彭鳳姣, 應(yīng)光國, 周麗君, 劉有勝, 潘長(zhǎng)桂, 梁燕秋

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氧四環(huán)素在典型土壤中的吸附/解吸行為及其吸附態(tài)生物有效性研究

彭鳳姣, 應(yīng)光國*, 周麗君, 劉有勝, 潘長(zhǎng)桂, 梁燕秋

(中國科學(xué)院 廣州地球化學(xué)研究所 有機(jī)地球化學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 廣東 廣州?510640)

采用批平衡實(shí)驗(yàn)方法, 研究了氧四環(huán)素(oxytetracycline, OTC)在褐土、紅壤與森林土壤中的吸附/解吸行為, 同時(shí)以大腸埃希菌(ATCC 25922,ATCC 25922)作為實(shí)驗(yàn)菌株, 研究了土壤吸附態(tài)的氧四環(huán)素的生物活性。結(jié)果表明, Freundlich和Langmuir模型均可以對(duì)OTC在三種土壤中的吸附和解吸曲線數(shù)據(jù)進(jìn)行良好的擬合, OTC在褐土中的吸附/解吸等溫線呈線性, 而在紅壤與森林土壤中的吸附/解吸等溫線呈非線性, 且Langmuir方程擬合效果優(yōu)于Freundlich方程。OTC在三種土壤上的解吸過程均存在明顯的滯后性。土壤吸附態(tài)抗生素對(duì)細(xì)菌生長(zhǎng)的抑制作用表明, OTC與土壤發(fā)生吸附作用之后, 依然具有生物有效性。

氧四環(huán)素; 土壤; 吸附; 解吸; 生物有效性

0?引?言

四環(huán)素類抗生素常作為預(yù)防和治療細(xì)菌感染的藥物以及促進(jìn)動(dòng)物生長(zhǎng)的飼料添加劑而被廣泛使用[1]。據(jù)報(bào)道, 在美國, 2009年抗生素年使用量為2.27萬t, 其中1.3067萬t用于畜牧業(yè)、農(nóng)業(yè)和水產(chǎn)業(yè)[1]。在我國, 2010年抗生素年生產(chǎn)量為21萬t, 其中48%用于畜牧業(yè)、農(nóng)業(yè)和水產(chǎn), 42%用于居民臨床醫(yī)療, 10%用于出口[2]。在環(huán)境中頻繁檢出四環(huán)素類抗生素殘留物[3–5]。Chen.[6]研究發(fā)現(xiàn)在中國華東地區(qū), 養(yǎng)豬場(chǎng)糞便中OTC的濃度高達(dá)354 mg/kg, 而土壤中濃度高達(dá)15.5~29.0 μg/kg。土壤中的抗生素主要來源于污水處理廠出水和養(yǎng)殖廢水灌溉農(nóng)田[7]、污水處理廠脫水淤泥或糞便農(nóng)用[6,8]等。土壤環(huán)境中的抗生素殘留物可以影響土壤微生物的活性以及群落的組成[9–10], 并且通過對(duì)微生物群落施加選擇性壓力而導(dǎo)致抗生素耐藥性的產(chǎn)生[11]。因此, 了解抗生素在土壤環(huán)境中的行為及效應(yīng)是很重要的。

OTC是有多個(gè)可電離官能團(tuán)的兩性分子(如圖1所示)[12], 且在典型環(huán)境pH范圍內(nèi)主要以兩性離子形態(tài)存在。已有的研究表明, OTC可吸附于黏土礦物[13–14]、金屬氧化物[12,15]以及腐殖質(zhì)[16–17]等, 直接影響其在環(huán)境中的遷移、轉(zhuǎn)化及其生物有效性。對(duì)OTC在土壤中的吸附及其影響因素(離子強(qiáng)度、pH值、陽離子交換容量(CEC值)和土壤有機(jī)質(zhì)等)也開展了相應(yīng)的研究[18–19]。此外, Laak.[20]建立了土壤性質(zhì)(pH、有機(jī)碳含量、黏土含量、CEC值、氫氧化鋁含量以及氫氧化鐵含量)與抗生素吸附行為之間相關(guān)性的偏最小二乘模型(PLS), 該模型可以用來進(jìn)行土壤吸附行為的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。

有機(jī)污染物吸附于土壤和沉積物中對(duì)其環(huán)境行為及生物有效性有重要影響[21]。生物體長(zhǎng)期暴露于低濃度抗生素及抗生素在環(huán)境中的轉(zhuǎn)化產(chǎn)物可能對(duì)其產(chǎn)生有毒效應(yīng), 并且可能導(dǎo)致微生物種群中耐抗生素基因的擴(kuò)散[22–23]。已有的研究結(jié)果表明, 含抗生素的動(dòng)物糞便農(nóng)用可能會(huì)影響土著微生物的生長(zhǎng)[24]、植物的生長(zhǎng)[25]以及促進(jìn)細(xì)菌種群耐抗生素性能的滋生[11]。文獻(xiàn)報(bào)道土壤結(jié)合態(tài)抗生素的生物有效性相對(duì)于其對(duì)應(yīng)濃度的原始抗生素會(huì)有所減弱[26]。但是, 較高濃度土壤結(jié)合態(tài)的抗生素可抑制土壤中敏感微生物的生長(zhǎng)[26–28], 且其生物活性隨土壤性質(zhì)、細(xì)菌種類以及抗生素理化性質(zhì)不同, 存在一定差異[26]。

盡管對(duì)于OTC在土壤中的吸附/解吸行為已開展了一些研究[20,28–31], 但是對(duì)于土壤結(jié)合態(tài)抗生素的性質(zhì)了解甚少。對(duì)于進(jìn)入環(huán)境介質(zhì)中的抗生素發(fā)生吸附作用之后是否依然具有生物活性的研究甚少。因此, 本研究選擇OTC作為目標(biāo)化合物, 研究其在我國三種土壤(山東褐土、廣東森林土以及湖南紅壤)中的吸附/解吸特征及吸附后土壤結(jié)合態(tài)的OTC的抗菌活性, 為客觀評(píng)價(jià)土壤結(jié)合態(tài)抗生素的生物有效性提供一定依據(jù)。

1?材料與方法

1.1?供試土壤

供試土壤為山東褐土、湖南紅壤以及廣東森林土壤。從北至南, 分別采自山東德州陵縣, 湖南祁陽以及廣州市郊區(qū)的山坡。采樣深度均為0~20 cm土壤樣品。褐土是山東地區(qū)典型的土壤類型, 紅壤為湖南地區(qū)典型的土壤類型, 而廣東森林土主要是考慮到其高有機(jī)質(zhì)含量; 且各土壤所在地區(qū)間的氣候條件存在顯著性差異; 且土壤性質(zhì)差異大, 山東褐土偏堿性, 而湖南紅壤偏酸性, 廣東森林土有機(jī)質(zhì)含量較高; 使用LC-MS/MS分析土壤中抗生素含量水平, 結(jié)果表明土壤樣品中氧四環(huán)素濃度低于儀器檢出限(0.95 μg/kg)。土壤風(fēng)干磨細(xì)后過20目篩備用。供試土壤基本理化性質(zhì)見表1。

圖1?OTC結(jié)構(gòu)圖

1.2?化學(xué)試劑

鹽酸氧四環(huán)素標(biāo)準(zhǔn)品(純度>97%), 購自南京德寶生物制劑有限公司; HCl和HNO3購自廣州化學(xué)試劑廠; 乙酸和乙酸銨購自美國Sigma-Aldrich公司; 色譜純級(jí)乙腈購于德國Merck公司; MH肉湯培養(yǎng)基和伊紅美藍(lán)瓊脂(EMB)培養(yǎng)基購于廣東環(huán)凱微生物科技有限公司; NA營養(yǎng)瓊脂培養(yǎng)基購自上海中科昆蟲生物技術(shù)開發(fā)有限公司。

1.3 生物實(shí)驗(yàn)菌種及菌種保存

實(shí)驗(yàn)菌種: 大腸埃希菌(ATCC 25922)。菌種的培養(yǎng): 從–18 ℃冰箱中取出標(biāo)準(zhǔn)菌種(ATCC 25922), 接著室溫放置一定時(shí)間使其解凍, 然后挑出標(biāo)準(zhǔn)菌株于伊紅美藍(lán)(EMB)平板上, 倒置放于生化培養(yǎng)箱中(37±0.2)℃培養(yǎng)24 h; 最后挑出單個(gè)菌株到液體培養(yǎng)基中(37±0.2) ℃、200 r/min恒溫振蕩培養(yǎng)箱中培養(yǎng)18 h, 備用。菌種的保存: 用0.85%滅菌生理鹽水將目標(biāo)菌種配成10%的二甲基亞砜溶液儲(chǔ)存于1.5 mL離心管中。4℃放置30 min后于–18℃保存。

1.4?實(shí)驗(yàn)方法

1.4.1?OTC的吸附/解吸實(shí)驗(yàn)

吸附: 吸附實(shí)驗(yàn)參照OECD guideline 106批平衡方法[32]進(jìn)行。準(zhǔn)確稱取若干份相同質(zhì)量(0.5 g) 的山東褐土(精確至0.0001 g)于50 mL聚四氟乙烯離心管中, 高壓濕法間歇滅菌3次(121℃, 15 psi, 20 min), 烘箱中60 ℃烘干; 加入過濾法滅菌的OTC溶液及背景電解質(zhì)溶液CaCl2, 使最終溶液體積為20 mL, CaCl2溶液濃度為10 mmol/L。系列OTC濃度值為1、2、5、10、20、40 mg/L。然后渦旋混勻, 將離心管置于360o旋轉(zhuǎn)、(25±1) ℃、20 r/min轉(zhuǎn)速的恒溫振蕩箱中黑暗條件下振蕩24 h; 之后于9130 g條件下離心10 min, 取上清液1 mL, 過0.22 μm水相濾膜, 加入5 μL 6 mol/L HCl調(diào)節(jié)溶液pH值至2~3, 以防止OTC在水溶液中的降解[33], HPLC法分析平衡溶液中OTC的濃度值e。以上處理均做3個(gè)重復(fù), 其中未含抗生素的處理作為空白, 未含土壤的處理作為對(duì)照。由公式(1)計(jì)算OTC在土壤中的吸附量s(mg/kg)。而OTC與湖南紅壤及廣東森林土壤的吸附解吸實(shí)驗(yàn)的土水比為0.1 g/40 mL, 其他處理均相同。

s= (0–e)/(1)

s為土壤吸附的抗生素量(mg/kg);0為抗生素的起始濃度(mg/L);e為吸附平衡時(shí)水相中抗生素的濃度(mg/L);為溶液體積(L);為土壤質(zhì)量(kg)。

解吸: 離心后樣品棄去16 mL上層清液, 加入16 mL 10 mmol/L CaCl2溶液, 繼續(xù)振蕩24 h, 解吸平衡后, 同上操作, 離心并取上清液過濾, 測(cè)定其中OTC的濃度值e,解吸。由公式(2)計(jì)算得出不同初始濃度OTC在三種土壤中的解吸量解吸(mg)。

解吸=e,解吸1–e,吸附2(2)

解吸為解吸平衡時(shí), 從土壤上解吸下來的抗生素的量(mg);e,解吸為解吸平衡時(shí), 水相中抗生素的濃度(mg/L);e,吸附為吸附平衡時(shí), 水相中抗生素的濃度(mg/L);1為解吸平衡時(shí), 溶液的體積(L);2為解吸實(shí)驗(yàn)前, 殘余的溶液體積(L)。

以上實(shí)驗(yàn)均在避光無菌條件下操作; 而紅壤與森林土壤樣品在吸附達(dá)平衡后棄掉36 mL上清液, 然后準(zhǔn)確加入36 mL 10 mmol/L CaCl2溶液, 其他操作同褐土解吸實(shí)驗(yàn)操作。

1.4.2?土壤吸附態(tài)抗生素的生物活性實(shí)驗(yàn)

在嚴(yán)格無菌條件下完成吸附實(shí)驗(yàn), 取出上清液后, 準(zhǔn)確加入0.5 mL含0.1 mL菌液(ATCC 25922濃度為 0.5麥?zhǔn)蠞岫?的2×MH肉湯培養(yǎng)液, 然后將菌液與土壤渦旋混勻, 置于37℃, 200 r/min恒溫振蕩器中培養(yǎng)24 h; 涂平板, 恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)18 h后, 平板細(xì)菌計(jì)數(shù)法數(shù)細(xì)菌CFU數(shù)量; 以上處理均做3個(gè)重復(fù)。

表1?供試土壤基本理化性質(zhì)

1.5?HPLC分析方法

OTC采用安捷倫1200系列液相色譜進(jìn)行分析。檢測(cè)器為紫外檢測(cè)器(UV), 檢測(cè)波長(zhǎng)為360 nm; 色譜柱為 Zorbax Eclipse XDB-C18(4.6×150 mm, 5 μm); 流動(dòng)相為乙腈(A)和緩沖液(B)(1‰乙酸+10 mmol/L乙酸銨); 梯度洗脫程序：0 min10%A, 3 min40%A, 5 min80%A, 6 min10%A, 11 min10%A; 流動(dòng)相流速為0.8 mL/min, 樣品進(jìn)樣量為100 μL。在此條件下, OTC峰形良好, 樣品中沒有任何雜質(zhì)峰干擾。7次重復(fù)樣品(0.05 mg/L)的10倍標(biāo)準(zhǔn)偏差計(jì)算定量限(LOQ), 為 2.47 μg/L, OTC含量采用外標(biāo)法定量, 標(biāo)曲范圍為0.05 ~40 mg/L。

1.6?統(tǒng)計(jì)分析

吸附量和解吸量均用差減法求得, 吸附/解吸等溫線采用Sigmaplot10軟件進(jìn)行擬合。通過SPSS13.0軟件使用獨(dú)立樣本t檢驗(yàn)方法進(jìn)行顯著性差異分析。

2?實(shí)驗(yàn)結(jié)果與討論

2.1?OTC在三種土壤中的吸附特性

本研究對(duì)OTC在三種土壤中的吸附等溫線分別以下列等溫吸附模型進(jìn)行定量描述。

Freundlich模型

s=fe1/n(3)

s為土壤吸附的OTC量(mg/kg);e為平衡溶液中OTC濃度(mg/L);f為吸附常數(shù), 代表吸附容量, 在解吸方程式中, 以f,des代替f; 1/為常數(shù), 反映吸附的非線性程度以及吸附機(jī)理的差異。

Langmuir模型

1/e=1/m+1/(Lme) (4)

e為單位質(zhì)量土壤吸附量, 等同于式(3)中的s;L是表征吸附表面強(qiáng)度的常數(shù), 與吸附鍵合能有關(guān), 其解吸參數(shù)以L,des表示;m為OTC單分子層吸附時(shí)的最大吸附量(mg/kg)。

利用上述2種等溫吸附模型對(duì)OTC在三種土壤中的吸附數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合, 結(jié)果表明, Freundlich方程以及Langmuir方程均可良好地模擬吸附的結(jié)果, 這與鮑艷宇等[34]和齊瑞環(huán)等[35]的研究結(jié)果具有一致性。通過Sigmaplot軟件擬合等溫吸附/解吸曲線所得的模型擬合參數(shù)列于表2中。從表2可知, OTC在褐土、森林土以及紅壤中的f值分別為73.998、1883.045和2631.040, 說明OTC在三種土壤中的吸附能力存在差異, 紅壤中OTC的吸附能力最強(qiáng), 其次為森林土, 褐土吸附最少。表2中1/值(0.869)表明OTC在褐土中的吸附等溫線非常接近線性, 并表現(xiàn)出良好的相關(guān)性(>0.99); 而森林土或紅壤的吸附等溫?cái)M合曲線呈明顯的非線性。值表示吸附位點(diǎn)能量分布的不均勻性,值越接近1, 分布越均勻[36]。因此, 從表2中1/值可以得知紅壤與森林土比褐土的位點(diǎn)能量分布更加不均勻; 從表2中不同模型對(duì)應(yīng)的值可知, Langmuir方程的擬合結(jié)果較優(yōu)。圖2為依據(jù)Langmuir方程擬合的OTC在褐土、森林土以及紅壤中的吸附/解吸等溫線圖。

用軟件SPSS13.0計(jì)算OTC在各土壤間吸附的差異性, 結(jié)果表明褐土與紅壤或森林土間均存在顯著性差異(0.05), 而森林土與紅壤間不存在顯著性差異(0.05)。土壤對(duì)OTC的吸附能力存在差異可能與土壤的理化性質(zhì)及OTC的分子結(jié)構(gòu)等理化性質(zhì)有關(guān)[37–38]。從表1可以看出, 褐土偏堿性(pH= 7.6±0.2), 而紅壤與森林土呈較強(qiáng)的酸性, 土壤膠體表面的羥基可發(fā)生解離產(chǎn)生負(fù)電荷, 對(duì)陽離子具有強(qiáng)的吸引力, 當(dāng)pH為4~6時(shí), OTC主要以電中性的兩性離子形態(tài)存在, OTC0上帶正電荷的叔胺基官能團(tuán)可與土壤表面的負(fù)電荷發(fā)生靜電作用[13,14,20,28], 或者通過陽離子交換[14]而發(fā)生吸附作用, 從而增強(qiáng)紅壤與森林土對(duì)OTC的吸附。紅壤的CEC值為25.73 cmol/kg, 遠(yuǎn)大于森林土與褐土。研究報(bào)道土壤CEC值越高, OTC吸附量越大, 交換性鹽基離子通過與羥基或者二羥基部位與土壤表面鍵合的陽離子發(fā)生相互作用而增強(qiáng)土壤對(duì)OTC的吸附[20], 因此OTC在紅壤中呈現(xiàn)較強(qiáng)的吸附能力。森林土有機(jī)質(zhì)含量為42.66 g/kg, 遠(yuǎn)高于褐土與紅壤(分別為10.39 g/kg和13.44 g/kg), 腐殖酸分子在酸性條件下發(fā)生去質(zhì)子化的位點(diǎn)(主要是羧基官能團(tuán))可通過靜電吸引與陽離子形態(tài)或兩性形態(tài)的OTC發(fā)生絡(luò)合作用[17, 39, 40], 因此導(dǎo)致森林土強(qiáng)烈吸附OTC。這與MacKay.[16]報(bào)道有機(jī)質(zhì)可以強(qiáng)烈吸附OTC, 其d值為5500 kg/L, 是土壤吸附OTC的主要成分的結(jié)果相一致。從土壤質(zhì)地來看, 褐土中黏土含量大于森林土與紅壤, 但是由于其pH值偏堿性, CEC值與有機(jī)質(zhì)含量等偏低, 導(dǎo)致OTC在褐土上的吸附能力遠(yuǎn)不及森林土與紅壤。而森林土較高的粗砂含量與較低的CEC值, 限制了OTC在森林土上的吸附。因此, OTC在三種土壤中的吸附能力表現(xiàn)出一定的差異。

表2?OTC與土壤的吸附/解吸模型參數(shù)

圖2?Langmuir模型擬合的OTC在三種土壤中的吸附/解吸等溫線

2.2?OTC在三種土壤中的解吸特性

依照Langmuir模型可以較好地?cái)M合OTC在三種土壤中的解吸等溫線,如圖2中所示。擬合曲線計(jì)算得到的等溫解吸方程的解吸常數(shù)見表2。從表2可以看出, Freundlich方程擬合的OTC在褐土、森林土以及紅壤中解吸等溫線的f,des值分別為93.611、2579.98和33930.383, 說明OTC在三種土壤的解吸能力存在明顯差異。從圖2可以看出, Langmuir方程擬合的OTC在褐土中的解吸等溫線呈線性, 而Langmuir方程擬合的OTC在森林土或紅壤中的解吸等溫線呈明顯的非線性。OTC在這三種土壤中的解吸行為均存在明顯的滯后現(xiàn)象。Huang.[41]提出了滯后性指數(shù)HI (Hysteresis Index), 用來定量表示解吸滯后性的強(qiáng)弱, HI表達(dá)式為:

式(5)中s與d分別為單循環(huán)吸附和解吸實(shí)驗(yàn)中土壤的吸附量(mg/kg);和e分別表示特定的溫度和平衡濃度條件。HI為0或者負(fù)值表示解吸不存在滯后性, 大于0則表示解吸存在滯后性。本研究計(jì)算了溫度為25 ℃時(shí)平衡溶液中不同濃度OTC在三種土壤中對(duì)應(yīng)的HI值(表3)。結(jié)果表明, 對(duì)于同一土壤, 隨OTC濃度值的不同, 其HI值會(huì)發(fā)生變化。在三種土壤中, HI值隨OTC濃度改變而發(fā)生變化的趨勢(shì)不同。對(duì)于褐土與紅壤, HI值隨OTC濃度值增加而增大; 對(duì)于森林土, HI值隨OTC濃度值增加而減小; 且紅壤中OTC的HI值始終高于褐土。其原因是不同土壤與OTC發(fā)生吸附作用的主要成分不同。鮑艷宇等[42]報(bào)道去除有機(jī)質(zhì)后的土壤對(duì)OTC的吸附量會(huì)減少, 但不易被解吸下來。森林土有機(jī)質(zhì)含量為42.66 g/kg, 遠(yuǎn)高于褐土與紅壤, 使得OTC與森林土發(fā)生吸附作用的主要成分不同于褐土與紅壤, 因此導(dǎo)致遲滯系數(shù)隨濃度值變化的趨勢(shì)與褐土及紅壤相反。此外也可能與一定量土壤對(duì)OTC的最大吸附容量的差異性有關(guān)。結(jié)合圖2與表2可知, 在實(shí)驗(yàn)所設(shè)最大初始濃度(40 mg/L)處, OTC在褐土中的對(duì)應(yīng)吸附量遠(yuǎn)小于其最大吸附容量(3885.59 mg/kg), 在紅壤中的吸附量小于其對(duì)OTC的最大吸附容量(10565.55 mg/kg), 而在森林土中的吸附量(7007.47 mg/kg)接近其最大吸附容量(7997.97 mg/kg), 使得大量OTC附著于土壤顆粒表面, 導(dǎo)致容易被解吸下來。從表3可知, 當(dāng)土壤吸附態(tài)OTC低于一定濃度時(shí), 森林土的遲滯系數(shù)最大, 解吸能力最弱。但是當(dāng)土壤吸附態(tài)OTC高于一定濃度時(shí), OTC在紅壤中遲滯系數(shù)最大, 而在森林土中遲滯系數(shù)最小。通過軟件SPSS13.0比較各土壤間HI值的差異性, 結(jié)果表明褐土與紅壤間HI值存在顯著性差異(<0.05), 而褐土與森林土以及紅壤與森林土間, HI值均不存在顯著性差異(>0.1)。

表3?OTC在三種土壤中的解吸滯后指數(shù)HI

2.3?OTC在土壤中吸附后的生物活性

OTC在土壤中發(fā)生吸附作用之后, 土壤吸附態(tài)的OTC對(duì)ATCC 25922生長(zhǎng)抑制的結(jié)果如表4所示。結(jié)果以對(duì)ATCC 25922的抑制率表示。其計(jì)算公式為:

從表4中可以看出, 土壤吸附態(tài)的OTC可以有效抑制細(xì)菌的生長(zhǎng), 且隨土壤吸附態(tài)OTC濃度值的增加, 抑制作用增強(qiáng)。從褐土吸附態(tài)OTC對(duì)ATCC 25922生長(zhǎng)抑制的結(jié)果可以看出濃度值大于120 mg/kg時(shí), 對(duì)細(xì)菌生長(zhǎng)產(chǎn)生明顯的抑制作用(抑制率>50%）。這與Chander.[26]之前對(duì)四環(huán)素與泰樂菌素的研究結(jié)果相一致, 在其研究中, 高濃度(2500 mg/kg)土壤吸附態(tài)四環(huán)素顯示出明顯的抗菌活性。不同土壤間, 吸附態(tài)OTC抗菌活性存在一定差異, 這主要是由于土壤間的吸附/解吸行為差異所致。一般說來, 抗生素越易被解吸, 其對(duì)應(yīng)吸附態(tài)抗生素的生物活性越強(qiáng)。因此, 被土壤緊密結(jié)合的抗生素不易釋放至微生物導(dǎo)致其生物活性減弱[26]?？偟恼f來, 土壤吸附態(tài)抗生素的生物活性與影響抗生素在土壤中發(fā)生吸附/解吸行為的因素密切相關(guān)。Thiele-Bruhn[43]也報(bào)道了類似的研究結(jié)果, 發(fā)現(xiàn)土壤的吸附性質(zhì)控制抗生素的活性, 尤其是土壤有機(jī)質(zhì)的含量, 土壤pH值影響抗生素的電離而間接影響抗生素對(duì)微生物的抑制作用。

表4?土壤吸附態(tài)OTC對(duì)E.coli ATCC 25922的抗菌活性

3?結(jié)?論

(1) OTC在褐土、紅壤以及森林土中的吸附/解吸均可用Freundlich方程及Langmuir方程進(jìn)行良好地?cái)M合, 且Langmuir方程的擬合結(jié)果較優(yōu)。OTC在土壤中的吸附/解吸行為隨土壤理化性質(zhì)(土壤pH值、CEC值以及有機(jī)質(zhì)含量)的不同存在差異。pH值呈堿性時(shí), 減弱土壤對(duì)OTC的吸附能力。陽離子交換以及絡(luò)合作用是OTC吸附于土壤的主要機(jī)制。

(2) OTC在褐土中的吸附/解吸行為與森林土及紅壤存在顯著性差異(0.05), 在紅壤中的吸附能力最強(qiáng), 森林土次之, 褐土最弱。OTC在各土壤中的解吸行為均存在明顯的滯后現(xiàn)象, 且這種滯后性與土壤的理化性質(zhì)密切相關(guān)。

(3) OTC被土壤吸附后對(duì)ATCC 25922依然具有生物活性, 且與影響抗生素在土壤中發(fā)生吸附/解吸行為的因素密切相關(guān)。

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Adsorption and desorption of oxytetracycline on typical soils and soil-adsorbed oxytetracycline’s bioavailability

PENG Feng-jiao, YING Guang-guo*, ZHOU Li-jun, LIU You-sheng, PAN Chang-gui and LIANG Yan-qiu

(State Key Laboratory of Organic Geochemistry, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou?510640, China)

This study investigated the adsorption and desorption of OTC in three different soils by using batch equilibrium tests, and assessed the biological activity of soil-adsorbed OTC by usingATCC 25922 as the experimental strain. The results showed that the data of adsorption and desorption for OTC on all soils were well fitted with both Freundlich and Langmuir models. Both adsorption and desorption isotherms of OTC on the Cinnamon soil were linear, while those for the Forest soil and Red soil were nonlinear. The Langmuir model gave better fitting than Freundlich model for all three soils. An adsorption-desorption hysteresis phenomenon was observed in all the three soils. The bioavailability experiments withshowed that the adsorbed OTC was still active against bacteria.

oxytetracycline (OTC); soil; adsorption; desorption; bioavailability

P593

A

0379-1726(2015)01-0071-08

2013-11-30;

2014-03-02;

2014-03-27

中國科學(xué)院重要方向創(chuàng)新項(xiàng)目(KZCX2-EW-108); 環(huán)保公益項(xiàng)目(201309031)

彭鳳姣(1987–), 女, 碩士研究生, 研究方向?yàn)榄h(huán)境化學(xué)與環(huán)境微生物學(xué)。E-mail: pengfengjiao@163.com

YING Guang-guo, E-mail: guang-guo.ying@gig.ac.cn; Tel: +86-20-85290200